Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Объекты и методы исследований 30
Объекты лабораторных исследований 30
Методика проведения лабораторных опытов в системе почва раствор 34
Методика постановки и проведения вегетационных опытов 37
Методика исследований по изучению поведения радио нуклидов глобальных выпадений в природных биогеоценозах 38
Методика проведения исследований в импактных зонах предприятий ядерно-топливного цикла 47
Методика проведения исследований в импактных зонах ядерных инцидентов 63
Методика отбора проб и определения содержания радионуклидов , 89
ГЛАВА 2. Экспериментальное изучение поведения радионуклидов в модельных и природных экосистемах 93
Поглощение и прочность фиксации радионуклидов в почвах 93
Вертикальная миграция радионуклидов в почве 108
Поступление радионуклидов из почвы в растения 119
Экспериментальное исследование распределения радионуклидов в почвенно-растительном покрове естественных биогеоценозов ... 138
Резюме 146
ГЛАВА 3. Радионуклиды глобальных выпадений в почвенно-растительном покрове природных биогеоценозов . 149
Поведение Sr и 137Cs в почвенно-растительном покрове геохимически сопряженных участков ландшафта на Северном
Урале в период интенсивных глобальных выпадений 149
Поведение радионуклидов в почвенно-растительном покрове природных биогеоценозов в период стабилизации глобальных выпадений 154
Резюме 167
ГЛАВА 4. Радионуклиды в почвенно-растительном покрове импактных зон предприятий ядерно топливного цикла 169
Поведение тяжелых естественных радионуклидов в техноген
ных ландшафтах уранового месторождения (Южная Якутия) 169
Вклад аэрозольных выбросов в загрязнение почвенно-расти тельного покрова в 30-км зоне влияния БАЭС 177
Особенности поведения радионуклидов в природных экосис темах в зоне жидких сбросов Белоярской АЭС 183
Накопление радионуклидов лекарственными растениями в зоне влияния Белоярской АЭС 210
Особенности поведения Sr и 137Cs в почвенно-растительном покрове поймы реки Течи, загрязненной жидкими сбросами ПО "Маяк" 218
Резюме 239
ГЛАВА 5. Радионуклиды в почвенно-растительном покрове импактных зон ядерных инцидентов 242
Поведение радионуклидов в почвенно-растительном покрове 30-км зоны воздействия аварии на Чернобыльской АЭС
Поведение радионуклвдов в почвенно-растительном покрове на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа 257
Современные уровни содержания и пространственное распределение радионуклидов в почвах ВУРС а 258
Роль рекультивационных работ в перераспределении радиону клидов в почвах ВУРС а 265
Количественная оценка двух ядерных инцидентов в радиоактивное загрязнение Уральского региона 268
Поведение радионуклидов в разных почвах зоны ВУРС а 279
Особенности миграции радионуклидов в почвах поименно- аккумулятивных ландшафтов на территории ВУРС а 284
Миграция и распределение радионуклидов в почвенно-растительном покрове в зоне Топкого радиоактивного следа 293
Резюме 305
Заключение 309
Выводы ; 321
Литература
- Методика постановки и проведения вегетационных опытов
- Экспериментальное исследование распределения радионуклидов в почвенно-растительном покрове естественных биогеоценозов
- Поведение радионуклидов в почвенно-растительном покрове природных биогеоценозов в период стабилизации глобальных выпадений
- Особенности поведения радионуклидов в природных экосис темах в зоне жидких сбросов Белоярской АЭС
Методика постановки и проведения вегетационных опытов
Испытания ядерного оружия в 50-60-е годы XX века сопровождались поступлением на поверхность земли значительного количества ра-дионуклидов, в том числе и долгоживущих продуктов деления урана Sr и 137Cs (Perkins et al., 1965; Марей и др., 1974; Feely et al., 1978; Израэль, 1979; Зыкова, Воронина, 1993). По данным НКДАР ООН в результате осуществления ядерных испытаний в период до 1973 г. в стратосферу инжектировано около 16 МКи (0,6х1018 Бк) 90Sr и 25-30 МКи (0,9-1,ІхІО18 Бк) Cs (Доклад научного комитета..., 1975). В последующем именно Sr и Cs становятся основными "глобальными" загрязнителями биосферы Земли и ее почвенно-растительного покрова. Вследствие особенностей атмосферной циркуляции воздуха первоначальные уровни выпадений радиоактивных веществ и накопления их в почвах имеют четко выраженный широтный характер (Лавренчик, 1965; Глобальные выпадения..., 1980). При этом природные экосистемы южного полушария оказываются загрязненными значительно меньше, чем северного -, где проводилась основная часть ядерных испытаний. Со временем зональные природные условия накладывают отпечаток на выявленные закономерности, формируя пеструю картину пространственного распределения радионуклидов в почвенном покрове. В литературе хорошо известны случаи сопряженной кумуляции Sr и 137Cs в организме оленей и человека (Троицкая и др., 1971; "Цезий-137...", 1969; Моисеев, Рамзаев, 1975). Усилению миграции радионуклидов по пищевой цепи лишайник-олень-человек способствуют бедные минеральными веществами, "кислые" почвы тундры, наличие простых экосистем и коротких пищевых цепей с участием лишайников -концентраторов 90Sr и 137Cs. Оптимальные условия для миграции и биогенной аккумуляции радионуклидов глобальных выпадений создаются также в переувлажненных почвах таежной зоны (Погодин, 1973). В почвенном покрове лесостепной и степной зон преобладают богатые минеральными солями и тонкодисперсной илистой фракцией черноземы, имеющие, как правило, нейтральную реакцию; все это ограничивает перемещение радионуклидов и накопление их растениями (Павлоцкая и др., 1966; Погодин, 1973). Для основных типов почв сухих степей и полупустынь характерна способность к соленакоплению, щелочная и сильнощелочная реакция (Лукашов, 1958) и, как следствие, низкая подвижность Sr и особенно Cs. В целом в ходе исследований, проведенных силами мирового научного сообщества, были выявлены основные ландшафтно-геохимические особенности миграции, плотности загрязнения Sr и Cs почвенно-растительного покрова в разных почвенно-климатических зонах (Fredriksson, 1963; Radioactive fallout..., 1965; Chadwick, Chamberlain, 1970; Chamberlain, 1970; Поляков, 1970; Aarkrog, 1971, 1975; Rickard et. al.,1975; Тюрюканова, 1976; Павлоцкая, 1974; Прохоров, 1981; Toonkel, 1981; Махонько, Адриевский, 1988) и оценены закономерности перехода радионуклидов по пищевым цепям (Russel, 1958; Middleton, 1959; Марей и др., 1974; Моисеев, Рамзаев, 1975; Корнеев и др., 1977; "Радиоактивность и пища...", 1971). В период интенсивных выпадений из атмосферы наибольшее значение приобретает аэральное загрязнение наземных частей растений. Впоследствии, в результате отмирания наземной растительности, листопада, вымывания атмосферными осадками значительная доля радионуклидов, попадает в почву. Идущие далее процессы пространственно-временного перераспределения радионуклидов в почвенно-растительном покрове зависят от природно-климатических условий региона, свойств почв, типа растительности, геоморфологического строения местности (Молчанова, Куликов, 1970; Тю-рюканова, 1979; Павлоцкая, 1981).
В исследовании природных систем, состоящих из нескольких взаимодействующих между собой объектов - биогеоценозов, находит широкое применение системный подход. Системный анализ исходит из того факта, что рассматриваемая совокупность объектов, обладая известной независимостью, определенным образом связана между собой. Эта связь может осуществляться, например, через геохимический сток веществ. С этой точки зрения Н.В. Тимофеев-Ресовский рассматривал миграцию веществ в цепях биогеоценозов, как серию сопряженных процессов рассеивания и концентрирования веществ в организмах, почвах, водах, грунтах, атмосфере (Тимофеев-Ресовский и др., 1966). В дальнейшем на этой основе были разработаны принципы и методы радиоэкологических ландшафтно-геохимических исследований (Тюрюканова, 1968). Они заключаются в выделении определенных участков ландшафта (водоразделы, склоны, речные долины, заболоченные понижения), локализующихся на сопряженных по стоку элементах рельефа, и выявлении путей и темпов миграции в них химических элементов и радионуклидов. Существенным является то обстоятельство, что исследуются определенные сочетания почв, связанные поверхностным и внутрипочвенным стоком, так, что в результате в ландшафте формируются зоны рассеяния и вторичной аккумуляции -ландшафтно-геохимические барьеры - химических веществ. Полученные в результате таких исследований данные создают основу для почвенно-экологического анализа и долгосрочного прогнозирования миграции и распределения радионуклидов в почвенно-растительном покрове,
Накопление информации, свидетельствующей о специфических особенностях поведения радионуклидов в той или иной среде обитания живых организмов, обусловило процесс дифференциации радиоэкологии и формирования в ней целого ряда самостоятельных научных направлений. Одним из них является континентальная радиоэкология, исследующая радиоэкологические процессы в наземных биогеоценозах и внутренних водоемах (Куликов, Молчанова, 1975; Алексахин, 1982; Куликов, Чеботина, 1988; Чеботина и др., 1992). В комплексе работ по континентальной радиоэкологии существенное место отводится исследованиям почвенно-растительного покрова. В группе общебиосферных функций "почва выступает как среда обитания, аккумулятор и источник вещества и энергии для организмов суши, связующее звено биологического и геологического круговорота, планетарная мембрана, защитный барьер и условие нормального функционирования биосферы, фактор биологической эволюции" (Добровольский, Никитин, 2000). Почвенно-растительный покров биосферы является первым экраном на пути поступления радиоактивных веществ из атмосферы на земную поверхность. Через него идет радионуклидный обмен между атмосферой и гидросферой. При этом почвы, в которых совершаются процессы вторичного синтеза и деструкции огромного количества веществ биогенной природы, а также различного рода биогеохимические и биоэнергетические превращения, становятся основным депо радионуклидов в наземной природной среде. Эта тонкая, наиболее насыщенная жизнью оболочка биосферы, является вместе с тем и наиболее чувствительной к повреждающим лучевым воздействиям в случае радиоактивного загрязнения (Добровольский, 1981; Криволуцкий и др., 1988; Розанов, 1988).
Приведя имеющийся обширный материал в феноменологическую систему, отметим, что искусственные радионуклиды, хотя и являются новыми ингредиентами биосферы, со временем включаются в биогеохимические и миграционные циклы, отражая в своей судьбе эколого-геохимические особенности иерархии определенных ландшафтов и поч-венно-климатических зон. Миграционная подвижность в природных экосистемах микроколичеств радионуклидов находится в тесной зависимости от присутствия в среде их неизотопных носителей, которые чаще всего являются типоморфными элементами почв и геохимических сопряжении. Наряду с этим, поведение радионуклидов в почвенно-растительном покрове определяется целым рядом физико-химических биологических и экологических факторов.
Экспериментальное исследование распределения радионуклидов в почвенно-растительном покрове естественных биогеоценозов
В почвах плутоний обнаружен в разных формах (Павлоцкая, Горяченкова, 1987; Горяченкова и др., 1993; Павлоцкая и др., 1993). По данным этих авторов основная доля плутония (до 98%) входит в состав аморфных органических и неорганических соединений. Содержание плутония в водно-растворимой форме составляет 0,2-0,6%, при этом до 88% Ри в водной вытяжке находится в виде мелкодисперсных коллоидных частиц. Считается, что основным механизмом миграции Ри в почвах является перенос его в составе тонкодисперсных коллоидов и диффузия. Растворимые комплексные соединения низкомолекулярных и фульвокислот обусловливают быстрый перенос плутония в почах. Медленный перенос его в пределах почвенного профиля происходит в составе малорастворимых гуминовых кислот и гидроксидов (Горяченкова, 1995).
Итак, поведение радионуклидов в стационарной, равновесной системе почва-раствор, их полнота поглощения и прочность закрепления зависят как от химических свойств самих излучателей, так и от физико-химических особенностей среды. К последним относятся рН и температура раствора, присутствие в нем различных катионов и комплексообразующих веществ, химический состав почвы, режим ее увлажнения и другие факторы.
Вертикальная миграция радионуклидов в почве
В природных условиях миграция химических элементов, наряду с вытеснением из почвы, включает горизонтальное и вертикальное перемещение. Исследователями предложены разнообразные модели, описывающие особенности вертикальной миграции радионуклидов. Так, Миллер и Рейтемейер развили представление о перемещении радионуклидов в почве, исходя из аналогии с перемещением химических элементов по хромато-графической колонке (пит. по Thornthwaite et al., 1960). Предлагалась также модель процессов миграции радионуклидов, в которой авторы допускают, что из почвы вымывается постоянная часть ионов с каждым объемом фильтрующейся воды (Thornthwaite et al., I960). В исследованиях, выполненных В.М. Прохоровым с сотрудниками, вертикальная миграция радионуклидов, в особенности стронция-90, связывается с диффузионными процессами, а основной причиной передвижения нуклида считается градиент концентраций. Суммарная скорость диффузионного потока химического элемента в почве оценивается величиной коэффициента диффузии, которая обычно лежит в пределах Ю -Ю см /с (Прохоров, 1981). Наряду с этим, причинами вертикальной миграции радионуклидов могут быть кольматаж, а также конвективный перенос с водными растворами в поро-вом пространстве почв. Этот перенос идет как с гравитационным током воды, направленным вниз по профилю, так и при капиллярном поднятии растворов. Очевидно, что конвективное перемещение радионуклидов имеет существенное значение для почв с промывным режимом и для соединений, находящихся в водно-растворимом и легкоподвижном состояниях (Wijk, Braams, 1960; Бочкарев и др., 1964; Росянов и др., 1971). Важную роль в перемещении радионуклидов в почвенном профиле играют механический состав и физико-химические свойства почвы, водный режим, наличие на поверхности растительного опада и условий его разложения.
В настоящем разделе излагаются результаты экспериментов по изучению перемещения радионуклидов в почвах в зависимости от разных факторов. Эта серия опытов была проведена в динамических условиях с использованием насыпных почвенных образцов, которые помещали в металлические колонки (h-ЗОсм; сН8см), имеющие сток. В условиях таких экспериментов, прежде всего, была оценена зависимость вертикальной миграции радионуклидов в почвах от режима почвенного увлажнения. Результаты проведенных исследований с использованием метки показали, что вертикальная миграция Sr в почве возрастает, а ш Cs и 144Се - практически не меняется с повышением ее обводненности от 60% от ПВ до условий полного затопления. При этом вертикальное распределение радионуклидов в почвенном растворе хорошо коррелирует с таковым в почве. Так, при низкой влажности Sr, перешедший в почвенный раствор, в основном удерживается в слое внесения, что связано с отсутствием перемещения гравитационной влаги. При затоплении почвы и фильтрации через нее воды имеет место разбавление почвенного раствора и перемещение Sr в более глубокие слои. В отличие от 90Sr, 137Cs и жСе преимущественно удерживаются в твердой фазе, слабо переходят в раствор и незначительно перемещаются даже при наличии гравитационной влаги.
Известно, что вода в почве неоднородна и обладает различными физическими свойствами, воплощающими важнейшие проявления сил, под влиянием которых она удерживается и передвигается в почвенном профиле. К основным категориям почвенной влаги относят прочносвязанную, рыхлосвязанную и свободную (Долгов, 1948; Роде, 1965). К прочносвязан-ной - относится вода, молекулы которой движутся и удерживаются почвой под влиянием сорбционных сил, т.е. сил взаимодействия молекул воды с поверхностью почвенных частиц. Рыхлосвязанная вода представляет собой переходную форму, поведение которой определяется участием капиллярных и сорбционных сил. Свободная вода в почве перемещается преимущественно под влиянием гравитационных сил и является наиболее подвижной.
Для сравнительной оценки участия различных категорий почвенной влаги в процессах миграции радионуклидов, из почвы были выделены свободная гравитационная вода, прошедшая через толщу почвенной колонки (фильтрат) и, с помощью центрифугирования - капиллярно-сорбционная влага (почвенный раствор). Полученные данные (табл. 13) показали, что при избыточном увлажнении почвы основное количество водно-растворимого Sr содержится в гравитационной влаге. С уменьшением объема фильтрующейся воды наблюдается относительное обогащение етронцием-90 раствора, удерживаемого почвой. В то же время, независимо от уровня увлажнения почв, большая часть цезия-137, перешедшего в раствор, находится в капиллярно-сорбционной влаге.
Миграционная способность 232Th не зависит от степени почвенного увлажнения и он практически не переходит в жидкую фазу почвы в условиях проведенных динамических опытов. Вместе с тем подвижность 238U возрастает с увеличением увлажненности почвы. В условиях затопления основное количество водно-растворимого урана содержится в фильтрующейся влаге. При снижении влажности почвы уран более или менее равномерно распределяется между изученными категориями почвенной влаги. Дальнейшее подсушивание почвы приводит к тому, что лишь тысячные доли процента от внесенного в почву количества урана-238 переходят в жидкую фазу и удерживаются в ней.
Поведение радионуклидов в почвенно-растительном покрове природных биогеоценозов в период стабилизации глобальных выпадений
Накопление Cs растениями в крайних вариантах опыта изменяется примерно в 2 раза, снижаясь при относительно высокой температуре хранения. Интересно отметить, что КН B7Cs у растений, произрастаюпгих на дерново-подзолистой почве, приближаются к таковым для дерново-луговой. Казалось бы это противоречит установившимся представлениям о биологической доступности 137Cs из подзолистых почв по сравнению с почвами черноземного типа. Отмеченное выравнивание КН является, вероятно, следствием происходящего со временем в почвах «старения» радионуклида. В основе этого явления лежит переход изотопов в необменное состояние и увеличение энергии связи сорбированных ионов с почвеш о-поглощающим комплексом, который в дерново-подзолистой почве завершается быстрее, чем в почвах черноземного типа (Погодин, Полякова, 1978; Тихомиров и др., 1981). Кроме того, как показали приведенные выше результаты темпы "старения" радионуклидов возрастают с увеличением температуры хранения почвы.
К настоящему времени в большинстве дикорастущих и культурных растений обнаружены и количественно определены практически все изотопы природных радиоактивных семейств (Cardenale et al., 1971; Whitehead et al., 1971; Багдалов и др., 1972;). При этом показано, что наибольшей миграционной способностью в системе почва-растение обладает mR% КН его для многих видов растений могут быть 1 (Вернадский, 1929; 1930; Кунашева, 1939; Баранов, 1939; Ковалевский, 1965; Груздев, 1971). Считается, что в биогеохимии урана растениям принадлежит исключительная роль, хотя величины КН этого элемента часто оказьшаютея 1. В целом по доступности для растений из почвы ТЕРН располагаются в ряд: Ra U 1Ti (Виноградов, 1957; Сыромятников, 1961; Малюга, 1965; Никифорова, 1969;Moreira-Nordemarm, 1979).
Интенсивная хозяйственная деятельность человека и внедрение урановых технологий привели к увеличению масштабов поступления ТЕРН из недр земли на поверхность и вовлечению их в биологический круговорот. Так, сбросные шахтные воды и отходы рудоперерабатывающей промышленности, используемые для орошения, удобрения и мелиорации, содержат повышенные количества U, Th, Ra, Ро, Pb, которые могут включаться в биогеоценотические звенья и трофические цепи. Поэтому изучение закономерностей поведения представителей ТЕРН в системе почва-растение привлекает особое внимание.
В вегетационных опытах было изучено сравнительное накопление 226Ra растениями из поливной воды при разных нормах ее полива. Каштановую почву помещали в вегетационные сосуды емкостью 5л и засевали семенами гороха или овса. В течение опыта (45 дней) растения поливали водопроводной водой, содержащей 226Ra, исходя из нормы полива 25, 50 и 100 м /га. Можно видеть (табл. 23), что увеличение нормы полива, а, следова тельно, и содержания нуклида в почве приводит, как правило, к возрастанию его концентрации во всех частях подопытных растений. Однако концентрирующая способность растений, оцениваемая величиной коэффициента накопления, изменяется незначительно. Видовые особенности расте-нии также оказали незначительное влияние на аккумуляцию Ra из почвы.
В результате применения поливных вод, содержащих повышенные количества радионуклидов, происходит их накопление в почвах. Дальнейшая судьба радионуклидов в почвах определяется совокупностью целого ряда процессов (диффузия, кольматаж, конвективный перенос с растворами), приводящих к вертикальному перераспределению излучателей. В представленном опыте, независимо от произраставшей в сосуде культуры и объема прилитой воды, около 80 % от внесенного количества 226Ra находилось в верхнем 0-4 см слое почвы. Остальные 20% нуклида сравнительно равномерно распределились в ниже расположенных почвенных слоях. Такой характер распределения 226Ra можно объяснить высокой сорбцион-ной способностью твердой фазы почвы и тем, что вертикальная миграция этого радионуклида, вероятно, преимущественно связана с перемещением
Таблица 23. Кошдетрация (1), пх10 Бют и коэффициенты накопления (2)226Ra для растений в зависимости от нормы полива малоподвижных форм влаги (Караваева, Шехурина, 1988). Особенности поведения в системе почва-растение радионуклидов группы ТЕРН, содержащихся в повышенных количествах в шахтной воде, были изучены в работах (Молчанова и др., 1986; 1988; Куликов и др., 1990). Опыты проведены в условиях, приближенным к природным, в металлических лизиметрах размером 100x100x35. Полив осуществляли шахтной и водопроводной водой (контроль) с суммарным содержанием солей 1,56 и 0,18 г/л соответственно. Растения поливали, начиная с появления всходов, двумя способами: напуском на поверхность воды и дождеванием.
Содержание 210Pb(Po),238U, 226Ra в растениях при поливе растений шахтной водой дождеванием было в 2-10 раз выше, чем напуском, что указывает на большую роль внекорневого загрязнения надземных частей растений. В корнях растений содержание нуклидов при разных способах полива удерживалось на одном уровне. В условиях полива водопроводной водой растениями выносилось 0,05-0,17 % от общего содержания радионуклидов в лизиметре. Полив напуском загрязненной шахтной водой привел к увеличению выноса радионуклидов до 1,5%, а дождеванием до 4,5%. Содержание радионуклидов в лизиметрических водах оказалось на 1-3 порядка величин ниже, чем в растениях. При этом установлено, что в звене почва - лизиметрические воды подвижность радионуклидов, поступивших с шахтной водой, в 5-10 раз меньше, чем в контроле. В условиях проведенного эксперимента основное количество радионуклидов (до 90%), поступающих с поливной водой, задерживается почвой, что со временем может привести к формированию очага радиоактивного загрязнения почвенно-растителъного покрова.
В числе факторов, влияющих на поступление радионуклидов из почвы в растения, следует отметить действие минеральных и органических удобрений. Как правило, систематическое применение удобрений приводит к снижению перехода излучателей в сельскохозяйственную продукцию. Механизм такого снижения может быть связан с конкурентными взаимоотношениями с входящими в состав удобрений макроэлементами, прежде всего с неизотопными носителями. Так, внесение в почву кальциевых соединений оказалось зффекгав-ным приемом, обеспечивающим снижение поступления в растения Sr, а при-менение калийных удобрений приводит к уменьшению поступления Cs (Nishita et aL, 1960; 1962; Ширшова, 1973; Корнеев и др., 1977; Моисеев и др.,1986). Вместе с тем снижение поступления в растения слабогидролизую-щихся элементов, таких как Sr и шСо, под действием кальциевых соединений происходит и за счет нейтрализации почвенной кислотности. Поэтому такой агротехнический прием, как известкование, оказывается наиболее эффективным на кислых ненасыщенных основаниями почвах (Гулякин, Юдинцева, 1957; 1959; Browman, Splanding, 1984). Уменьшение накопления излучателей растениями обеспечивает внесение таких удобрений, с компонентами которых они образуют малорастворимые соединения. Например, фосфорные удобрения способствуют повышению прочности закрепления ряда радионуклидов за счет со-осаждения их с труднорастворимыми фосфатами (Гулякин и др., 1976).
Наряду с удобрениями, природные сорбенты (цеолиты, глаукониты, бентонитовые глины, диатомиты, опоки, трепелы и др.) могут влиять на поведение радионуклидов в почвах и поступление их в растения (Кокотов, Попова, 1962; Горнак, 1963). В экспериментальных условиях нами оценено влияние одного из них (глауконита) на подвижность Sr и 137Cs в системе почва-растение. Растения овса выращивали в течение 45 дней на дерново-подзолистой почве, которую предварительно перемешивали с растворами хлористых соединений радионуклидов. В опытном варианте в почву добавляли глауконит в соотношении 8:1. Полученные результаты показали, что внесение в почву сорбента в 2-3 раза снижает поступление радионуклидов в надземную массу растений:
Особенности поведения радионуклидов в природных экосис темах в зоне жидких сбросов Белоярской АЭС
Использование в технологическом цикле АЭС ядерного топлива, обогащенного ураном, является потенциальной возможностью дополнительного поступления в окружающую среду группы тяжелых естественных радионуклидов. В связи с этим проведено определение содержания 226Ra, 232Th и 238U в основных компонентах почвенно-растительного покрова, примьжающего к Ольховскому болоту. Минимальные концентрации этих элементов отмечены для растений и слаборазложившегося прошлогоднего опада (табл. 45). Концентрация Th и U составляет десятые доли, а 226Ra - единицы Бк/кг сухой массы. В почве содержание естественных радионуклидов возрастает в большинстве случаев на порядок величин и достигает для 226Ra -25,232Th -17, a 238U -14 Бк/кг, что не превышает соответствующие значения, характерные для различных географических зон (Виноградов, 1957; Титаева, Таскаев, 1983.) Концентрация естественных радионуклидов в растениях и почве, а также характер их распределения по глубине почвенного профиля практически одинаковы для разных участков геохимического сопряжения. Аналогичные данные были получены нами ранее при изучении закономерностей поведения TRa, Th и U в природных экосистемах, находящихся под воздействием Рефтинской ТЭС (Молчанова и др., 1988).
Авария на Чернобыльской АЭС обусловила загрязнение ряда регионов нашей страны. Для оценки вклада этой аварии в загрязнение почвенно-растительного покрова в районе Белоярской АЭС в мае 1986 г. отбирали образцы растительного опада, и верхнего (0-5 см) слоя почвы, полагая, что свежие радиоактивные выпадения не проникли на большую глубину. Пробы отбирали в смешанном лесу (водораздел) и на открытой поляне (середина склона) в пределах геохимического профиля, выходящего к средней части Ольховского болота. Как было показано выше, почвы этих участков не испытывают непосредственного воздействия загрязненных вод болота.
Анализ полученных результатов выявил двух-, трехкратное повышение концентрации Sr в растительном опаде лесного участка и поляны (табл. 46). Именно растительный опад явился природным планшетом и подвергся в первую очередь радиоактивному загрязнению ранней весной 1986г. до образования листьев и травяного покрова. В почвенных слоях не было установлено достоверного увеличения содержания Sr в год чернобыльской аварии. В последующие годы на фоне снижения концентрации Sr в опаде произошло её заметное повышение в слое лесных почв толщиной 2-5 см. Концентрация Cs в лесном опаде в 1986 г. увеличилась в 35, а в растительном - на открытой поляне - в 65 раз по сравнению со средними много-летними значениями (табл. 46). Повышенное содержание Cs в этом году было отмечено и в почвенных слоях на глубине 1-2 см. Подобные данные приводятся в работе (Нифонтова, Куликов, 1990).
Накопление радионуклидов лекарственными растениями в зоне влияния Белоярской АЭС Растительный покров является важным трофическим звеном, в котором дикорастущие лекарственные растения, наряду с сельскохозяйственными, участвуют в формировании потоков радиоактивных загрязнителей, направленных к человеку.
В водных экстрактах лекарственных растений и эссенциальных маслах обнаружено (АН, 1990) соответственно 5-68 % и 1-5% от содержания радиоактивных веществ в лекарственном сырье. Из 70-80 тыс. т ежегодно заготавливаемых в нашей стране лекарственных трав 50 % приходится на дикорастущие виды. В среднем по Свердловской области собирается сырье 50-60 видов общей массой до 60 т в год, в том числе по Белоярскому району от 3 до 7 т. Заготовки такого сырья ведутся на больших территориях, включая санитарно-защитную зону БАЭС.
Для изучения уровней содержания и особенностей перехода Sr и 137Cs в лекарственные растения в 30-км зоне БАЭС был собран растительный материал летом 1991 и 1992 гг. на двух стационарных площадках. Одна из них располагалась в непосредственной близости от АЭС (территория Биофизической станции ИЭРиЖ УрО РАН), вторая- охватывала прибрежную часть Ольховского болота. Контрольным считали участок, который располагался на территории Ильменского государственного заповедника, в районе оз. Б. Миассово. Всего было собрано девять видов дикорастущих растений: крапива двудомная, иван-чай узколистный, подорожник большой, тысячелистник обыкновенный, ромашка лекарственная, череда трех-раздельная, таволга вязолистная, горец змеиный и лапчатка гусиная.
Полученные результаты показали, что в группе растений, отобранных в районе Биофизической станции в непосредственной близости от АЭС содержание радионуклидов не отличается от контрольного (табл 47). Имеющиеся различия носят статистически недостоверный характер (Р=0,05). В зависимости от вида, концентрация Sr в надземной массе колеблется от 4 до 14, a 137Cs - от 5 до 53 Бк/кг. Для сравнения заметим, что в пробах злакового разнотравья, отобранных в 30-км зоне Ленинградской АЭС в 1988 г., содержание Sr составляло 1,8-3,7, a 137Cs-l 1,8-19,9 Бк/кг (Недбаевская и др., 1990). Иная картина складывается в районе Ольховско-го болота. Являясь основным загрязнителем болота Cs, в значительной степени накапливается и в произрастающих на приболотных почвах лекарственных растениях. Максимальные значения l37Cs в череде трехраздель-ной и крапиве двудомной соответственно в 120 и 170 раз превышают аналогичные значения на контрольных участках. Повышенное по сравнению с контролем количество 90Sr отмечено также для крапивы и череды. Для остальных видов статистически достоверные различия между накоплением Sr в разных условиях произрастания не выявлены. Отметим, что максимальная концентрация 137Cs (6200 Бк/кг) и Sr (580 Бк/кг) соответственно приближается и превосходит временные допустимые уровни содержания этих радионуклидов в пищевых продуктах и питьевой воде, установленных Министерством здравоохранения РФ в связи с аварией на ЧАЭС ("Постановление...". 1995).
Для количественной оценки миграционной способности изученных радионуклидов использовали величину коэффициента перехода (КП), который рассчитывали как отношение концентрации нуклида в надземной массе (Бк/кг) к содержанию его в почве (кБк/м ) (Корнеев, Сироткин, 1986). Плотность загрязнения почв, примыкающих к Оль-ховскому болоту, составила для Sr 6 кБк/м , а для CS-128KBK/M . Содержание радионуклидов в почвах в районе Биофизической станции и на контрольных участках практически не отличалось и было равно 2 и 4 кБк/м2 соответственно для Sr и 137Cs; довольно близкими оказались и коэффициенты перехода одного и того же радионуклида в растения, произрастающие на указанных участках (табл. 48). В то же время КП радионуклидов для видов растений, отобранных на загрязненных приболотных и "чистых" контрольных почвах, в ряде случаев существенно различаются. Отсутствие прямой зависимости между содержанием радионуклидов в почвах и концентрацией их в надземной массе растений можно объяснить влиянием целого ряда факторов: физико-химические свойства почвы, формы нахождения в ней излучателей, эколого-климатические условия произрастания, которые весьма трудно проконтролировать в природной обстановке. Следует, однако, заметить, что в районе Ольховского болота наиболее высокой накопительной способностью 90Sr обладает крапива двудомная (КП-96,6), а 137Cs - череда трехраздельная (КП=48,4). На контрольном участке максимальные значения КП для 90Sr и 137Cs установлены у таволги вязолистной (Караваева, Молчанова, 1998).
